Detección del deterioro edáfico mediante algunas variables biológicas, químicas y físicas

La Cuenca Media del Río Luján (Buenos Aires, pampa húmeda central), con predominio de Argiudoles, uso mixto o agrícola de tierras y reemplazo exponencial de maíz por soja, presenta aceleración de procesos degradatorios (Lavado, 2006). En ganadería, predomina la lechería extensiva, sobre pasturas naturales e implantadas (INDEC, 2002) importantes para recuperar suelos degradados. Procesos erosivos y degradación física y química, se registran principalmente en tierras sobre pendientes marcadas y bajo agricultura continua. Para atenuar esos procesos en horizontes superficiales, Ceriani et al. (1994), propusieron prácticas integradas de uso y manejo. Pasturas mal manejadas o mínimos aportes de rastrojos en agricultura continua, pese a la siembra directa, determinan porcentajes de materia orgánica cercanos al 50% de los originales (Alvarez & Steinbach, 2006). Mayores contenidos de materia orgánica mejoran otras propiedades: densidad aparente (Arrigo et al., 1996); susceptibilidad a compactación y distribución de tamaño de agregados (Álvarez et al., 2004); estabilidad de estructura (Torella et al., 2002; Guecaimburu et al., 2003) y actividad biológica (Martinez-Mena et al., 1998; Torella et al., 2004). La labranza convencional incrementa significativamente la susceptibilidad a la compactación e inestabilidad de agregados (Díaz Zorita, 1998) mientras que la siembra directa produce compactaciones superficiales (Dam et al., 2005) y subsuperficiales (Rollán et al., 2004) e incrementos en resistencia a la penetración y densidad aparente (Venialgo et al., 2004, a y b). El reemplazo progresivo de bases de cambio por iones hidrógeno, acidifica el suelo (Melgar, 1997) y disminuye la actividad microbiana y los ciclos vinculados a ella.

Algunos autores proponen identificar una cantidad de parámetros principales que puedan reflejar la calidad del suelo y sus cambios por diferentes laboreos y usos de tierras (Shukla et al., 2005; (Cannell & Hawes, 1994).
Se observa que las propiedades edáficas afectadas por distintos usos y laboreos de tierras son numerosas (Bastida et al; 2008) y con disímiles respuestas según región, lo cual limita su extrapolación a otras áreas y su uso individual como indicadores de calidad o deterioro edáficos.

Por lo expuesto, el objetivo del presente estudio, consistió en medir algunas variables biológicas, químicas y físicas del suelo, para determinar cuáles expresaban diferencias estadísticamente significativas entre distintos grados de deterioro por uso y manejo del suelo.

 

En la Cuenca Media del Río Luján (Bs. As., Argentina), sobre Suelos Argiudoles, en las localidades de Cortines, Los Cardales y Luján, se ubicaron situaciones con diferentes usos y manejos de tierras, que determinaron seis tratamientos:

Argiudoles fuertemente erosionados: 1) LRE: labranza reducida 7 años y 2) SDE: siembra directa 8 años. Argiudoles sin erosión o levemente erosionados: 3) CR: laboreo intenso 2 años para horticultura extensiva, sobre pastura previa de 8 años; 4) SD: siembra directa 10 años; 5) P: pastura con pastoreo animal 10 años y 6) PM: pastura con pastoreo mecánico 5 años.

En cada situación, se midieron las siguientes variables edáficas:

Biológicas: Biomasa microbiana (BM); Cociente respiratorio (Q); Respiración Microbiana (RM) y Emisión de CO2 (EM) (Jenkinson y Powlson, 1976, modificado).

Químicas: Materia orgánica fácilmente oxidable (MO) y pH (potenciometría; 1:2,5) (Black, 1965).

Físicas: Densidad aparente 0–10 cm (DAP10) y 10–20 cm (DAP20) (Black, 1965); Índice anisotrópico (IA) para 40 cm de profundidad (Cisneros et al., 1998).

La modificación del método de Jenkinson y Powlson (1976), consistió en reemplazar jarras de incubación de 3600 ml por otras de 500 ml. En cada jarra, se colocó 100 g de suelo fresco; la mitad de las muestras se esterilizó con cloroformo por 24 horas y luego, los vapores remanentes se extrajeron por vacío. Cada muestra esterilizada, se inoculó con 1 g de suelo fresco. Durante los 20 días siguientes, cada 48 horas, en todas las jarras, se capturó la emisión de CO2 sobre 10 ml de HONa 0,1 N, titulándose por retorno con HCl 0,1 N. Para determinar RM, se cálculo la EM por gramo de suelo y hora, a partir de los valores de CO2 medidos en las jarras no fumigadas, durante los primeros diez días de incubación. EM se calculó en condiciones de incubación, a partir de RM medida durante 20 días sobre las muestras no fumigadas, empleando DAP10 para calcular el peso de la hectárea y estimar EM para los primeros 10 cm del suelo.

Los muestreos se analizaron según un Diseño Completamente Aleatorizado. En cada tratamiento, se establecieron tres sitios de muestreo. En cada uno de ellos se tomaron muestras compuestas por cinco submuestras de los primeros 10 cm del suelo para determinar las variables biológicas y químicas. Las muestras de variables biológicas, luego de su extracción, se mantuvieron a 4ºC durante 24 horas hasta iniciar su procesamiento. DAP se tomó con cilindro de acero inoxidable (7,1 cm diámetro y 10 cm altura). Resistencia a la penetración para calcular IA, se midió 5 veces por sitio de muestreo, con penetrómetro de golpe (cono 60º), cada 5 cm de profundidad.
Los resultados se examinaron con el método de mínimos cuadrados; el análisis de varianza se realizó con ANOVA y las pruebas de comparaciones múltiples con test de Tuckey (5% de significancia). Se utilizó el software Statistix 8.0.

 

Los datos de Biomasa Microbiana expresaron diferencias significativas (DS) entre tratamientos (Figura 1). PM, P y SD tuvieron BM de magnitud diez veces superior que la de tratamientos erosionados, coincidiendo con lo reportado por Torella et al. (2004), mientras que CR superó a los dos tratamientos erosionados, pero sólo con un valor intermedio, que evidencia el efecto negativo de dos años de remoción. Esta variable, además expresa algunas DS entre los tratamientos sin erosión.

En el caso de Respiración Microbiana, existieron DS entre tratamientos (Figura 2). Los erosionados presentaron RM significativamente mayores que el resto. Además, LRE superó significativamente a SDE, expresando el efecto acelerador de la remoción sobre RM en suelos erosionados (Cookson et al, 2008). Los tratamientos sin erosión tuvieron RM homogéneas, independientemente del grado de remoción, pero siempre inferiores a las de tratamientos erosionados. Los pequeños valores de BM en los tratamientos erosionados, se asociaron con datos de RM, que al menos duplicaron la de tratamientos no erosionados. En coincidencia con los resultados de Dalurzo et al. (2005), RM presenta mayor capacidad que BM para distinguir situaciones de uso y manejo en condiciones con importante deterioro ya que, no sólo diferenció entre sí grupos de tratamientos con distinto grado de erosión, sino además entre aquellos fuertemente erosionados.

Para Cociente Respiratorio, se verificaron DS entre los tratamientos con y sin erosión (Figura 3). Además hubo DS entre LRE y SDE (Q para LRE triplicó al de SDE), pero no entre tratamientos sin erosión. La intensa actividad respiratoria por unidad de BM en suelos muy erosionados, determinó que esta variable se comportara de manera similar a RM, indicando que aún ligeras remociones del suelo en condiciones de fuerte erosión (LRE), incrementan mucho los valores del Q y expresan DS entre usos y manejos. Esto se contrapone con la inexistencia de variaciones de Q por diferentes usos y manejos reportada por Constantini et al. (1996) en condiciones sin erosión. Surge que RM y Q, además de expresar DS entre tratamientos con y sin erosión como ocurre con BM, son capaces de hacerlo entre distintos manejos empleados en suelos erosionados. Esto podría atribuirse a la presencia, en suelos erosionados, de diferentes contenidos de gomas microbianas o de formas activas de carbono con mayor labilidad (Trasar-Cepeda et al., 2008; Diaz et al., 1993).

La Emisión de Dióxido de Carbono, también señaló DS entre tratamientos. LRE tuvo las mayores EM seguido de SDE, y ambas presentaron valores significativamente superiores al de situaciones sin erosionar. Se desprende que la falta de remoción en SDE atenúa el efecto del deterioro sobre EM. En condiciones no erosionadas, la mínima EM se registró en la situación CR que además fue la menor de todos los tratamientos. Esta situación, coincidente con lo verificado para RM, podría atribuirse no sólo al breve tiempo de remoción intensa, sino además a una mayor estabilidad de la MO por su historial con pastura. Pareciera entonces que el efecto de la erosión sobre EM resulta superior al de la remoción del suelo, señalando el impacto negativo del proceso de erosión sobre EM hacia la atmósfera.

Al analizar el conjunto de las variables biológicas, se observa que todas expresan DS entre tratamientos con y sin erosión. Además de ello, BM determina DS entre tratamientos sin erosión, mientras que RM, Q y EM lo hacen entre tratamientos fuertemente erosionados.

Por otra parte, la combinación de valores bajos de BM con otros altos de RM, Q y EM, estaría indicando una situación de retroalimentación del proceso de degradación del suelo.

La Materia Orgánica presentó los menores valores en los tratamientos erosionados y SD (Tabla 1). Sólo se verificaron DS entre estos tres tratamientos respecto de CR y P, ambos con historias prolongadas de pasturas
La falta de DS entre estas dos últimas, también observada en parámetros biológicos, puede atribuirse al escaso tiempo de remoción en CR, que pareciera insuficiente para modificar las propiedades debidas a su historia previa de pastura. La ausencia de DS entre SDE, LRE, PM y SD indicaría que MO sólo expresa diferencias entre usos y manejos muy contrastantes (Campbell et al., 1998) y que las diferentes fracciones activas de MO y sus relaciones, resultarían más precisas para diferenciar estados de degradación (Ceriani et al., 1994).

El pH expresó DS entre LRE y los tratamientos restantes salvo PM. Los mayores valores de pH se verificaron en tratamientos con bajos contenidos de MO (LRE y SDE ). Esto podría atribuirse a que la pérdida de MO, se asocia con disminución de formas más activas de C (C libre y ácidos fúlvicos) responsables de una mayor acidez (Ceriani et al., 1998) y del aumento de la fracción mineral de C, más saturada en calcio, que determina pH cercano a 6,5.
Los valores similares de las variables químicas correspondientes a CR y P, parecen expresar que el efecto de la prolongada historia pastoril, no llega a ser revertido por los dos años de remoción intensa asociada al tratamiento CR.

La Densidad Aparente (Tabla 1) no expresó DS entre tratamientos para ninguna de las dos profundidades, no obstante lo cual, debe medirse para calcular el valor de EM. El Índice Anisotrópico, sólo determinó DS entre PM y los tratamientos restantes.